烧结机头电除尘器的数值模拟及现场实测验证

张作状. 烧结机头电除尘器的数值模拟及现场实测验证[J]. 环境工程学报, 2019, 13(10): 2502-2510. doi: 10.12030/j.cjee.201906010
引用本文: 张作状. 烧结机头电除尘器的数值模拟及现场实测验证[J]. 环境工程学报, 2019, 13(10): 2502-2510. doi: 10.12030/j.cjee.201906010
ZHANG Zuozhuang. Numerical simulation and field measurement verification of sintering head electrostatic precipitator[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(10): 2502-2510. doi: 10.12030/j.cjee.201906010
Citation: ZHANG Zuozhuang. Numerical simulation and field measurement verification of sintering head electrostatic precipitator[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(10): 2502-2510. doi: 10.12030/j.cjee.201906010

烧结机头电除尘器的数值模拟及现场实测验证

    作者简介: 张作状(1981—),男,硕士,讲师。研究方向:冶金行业烟气污染物防控技术。E-mail:702015460@qq.com
    通讯作者: 张作状, E-mail: 702015460@qq.com
  • 基金项目:
    国家重点研发计划(2017YFC0210302);山东省科技发展计划资助项目(2013GGX10404)
  • 中图分类号: X505

Numerical simulation and field measurement verification of sintering head electrostatic precipitator

    Corresponding author: ZHANG Zuozhuang, 702015460@qq.com
  • 摘要: 为提高某600 m2烧结机头电除尘器的实际工程应用效果,使用商业CFD软件进行数值模拟,分别采用k-ε模型、电磁流体模型(MHD)和离散相模型(DPM)模拟流场、电场和颗粒运动轨迹。结果表明:经气流分布优化后,计算得到电除尘器进口烟气量分配偏差为±1.5%、颗粒相质量流量偏差为±0.7%,电除尘器本体两侧阻力分别为127.1 Pa和123.7 Pa,电场截面气流分布均匀性相对均方根差分别为0.129和0.133,均优于标准JB/T 7671-2017要求;得到电场内电势分布及颗粒运动规律,电除尘效率与供电电压、颗粒粒径具有相关性。经现场实测验证,各参数的实测值与模拟值一致性较好,实测电除尘器出口烟尘浓度为25.8 mg·m−3,除尘效率达99.20%,优于设计值;烟尘颗粒在0.03~10 μm的分级除尘效率为80.35%~98.69%。0.1~1 μm的颗粒段存在穿透窗口,其分级除尘效率仅为80.35%~91.81%。本研究结果可为烧结烟气的烟尘超低排放提供参考。
  • 我国是世界上畜禽养殖第一大国,畜禽养殖业排放化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)、氨氮和总氮的量占农业污染排放总量的比例分别达到了95.2%、76.8%和62.4%[1]。畜禽养殖过程产生大量高氨氮有机废水,已成为水体污染的最主要来源,对这部分废水的有效处理成为畜禽养殖业污染控制的关键[2]。对于畜禽养殖废水的处理通常采用除碳+脱氮的耦合工艺,其中除碳过程通过厌氧消化将有机物转化为甲烷回收,而脱氮过程往往采用生物脱氮方法。传统的生物脱氮技术需要结合自养菌的好氧硝化作用和异养菌的缺氧反硝化作用,但是,当硝化和反硝化在2个独立单元中进行时(如A/O工艺),需要进行混合液回流,通常具有占地面积大和建设投资成本高等缺点。虽然当硝化和反硝化在同一个反应器内(SBR工艺)进行时,能够节省占地和成本,但需要分时段控制曝气和投加碳源,增加了操作复杂性。在处理畜禽养殖废水的厌氧消化液时,一方面,高氨氮质量浓度易对自养硝化产生抑制;另一方面,厌氧消化处理后出水中仍会残留很多有机物,这将进一步抑制自养硝化效果。因此,十分有必要开发更适宜的高氨氮有机废水处理技术。

    异养硝化-好氧反硝化(heterotrophic nitrification-aerobic denitrification, HN-AD)菌能够适应高质量浓度的氨氮和有机物,通过异养硝化与好氧反硝化作用的耦合,在好氧条件下能够将废水中的氨氮转化为氮气,实现高效脱氮,整个代谢过程几乎没有亚硝态氮/硝态氮的积累,同时有机物也得到了降解和去除。1984年,ROBERTSON等[3]将首株HN-AD菌Thiosphaera pantotropha从硫氧化脱硝废水处理装置中分离出来。近年来,越来越多的HN-AD菌被发现,它们大多具有世代时间短和耐受性强等优势,对高质量浓度的氨氮和有机物有较好的耐受和处理效果[4]。HN-AD菌Comamonas WXZ-17可耐受817 mg·L−1的氨氮质量浓度,Acinetobacter sp. TN-14能在氨氮质量浓度高达1 200 mg·L−1的环境下生长[5]。HN-AD菌耐受高氨氮的同时能实现对其转化脱除,如Thauera sp. SND5的平均氮去除速率约为2.85 mg·(L·h)−1[6]Bacillus methylotrophicus L7在初始氨氮质量浓度为1 121.2 mg·L−1的条件下,总氮去除速率可达3.8 mg·(L·h)−1[7]。因此,HN-AD技术可以适应高氨氮有机废水的脱氮处理,反应速率高、处理时间短,同时能够在同一个处理单元中在好氧条件下实现有机物和氨氮、总氮的同步去除,降低工艺复杂度,有望为高氨氮有机废水提供一种具有更高效率和更低成本的新技术。目前相关的研究以纯菌HN-AD系统较多,而实际工程中很难做到纯菌环境,那么具有HN-AD功能的污泥驯化就非常重要,是实现技术应用的关键,然而相关的研究仍然较为缺乏。SONG等[8]针对高盐榨菜废水的处理,经过105 d驯化建立了HN-AD混菌系统,COD和总氮去除率分别达到了93.2%和82.4%。但是,上述方法的驯化时间长,系统启动较慢,迫切需要一种在实际应用场景中低成本、快速、有效驯化具有HN-AD功能活性污泥的方法以及有机碳源对系统运行的影响及其优化相关的研究。

    因此,本研究考察了在固定C/N比条件下驯化HN-AD活性污泥的方法,并进行了HN-AD效果验证,选择了3种碳源以探究碳源种类和C/N比对系统运行效果的影响,分析了系统中有机物降解和脱氮的动力学特征,揭示了系统中的优势功能菌,以期为实际工程中畜禽养殖废水厌氧消化液等高氨氮有机废水的高效处理提供技术支撑。

    本研究采用间歇式反应器,材质为有机玻璃,内径为150 mm,主体高170 mm,有效容积为3.0 L。在反应器底部放置曝气盘,外接空气曝气泵,同时,在反应器上方设搅拌桨充分混合活性污泥和废水,以确保溶解氧(DO)分布均匀。反应器中插有pH和DO电极,用于在线监测pH和DO。

    实验用水选用模拟配水,以NH4Cl(100~600 mg·L−1, 以氮浓度计)作为氮源,添加KH2PO4(20 mg·L−1, 以磷浓度计)补充磷源,添加微量元素(1 mL·L−1),添加乙酸钠、柠檬酸钠、丁二酸钠的混合碳源(溶液中三者的COD比=1:1:1)作为生物可利用有机碳源(2 000~12 000 mg·L−1,以COD计)。通过调整进水碳源和氮源质量浓度以控制配水的碳氮比。

    反应器采用序批式运行模式,每个周期分为5个阶段:进水(10 min)、曝气加搅拌运行、沉降(20 min)、出水(10 min)、空闲(1 h)。反应在室温下运行,通过实时监测DO来控制曝气阶段的运行时长,采用蠕动泵进水和排水,出水阶段排水比为0.25。实验装置共运行175 d,设置了系统启动、进水负荷提升和C/N比优化3个阶段。

    第Ⅰ阶段:启动HN-AD系统,将北京某污水厂二沉池的活性污泥投入反应器,通过定期排泥(污泥龄12~15 d)排出部分死菌和细胞分泌物,以维持微生物的新陈代谢活性。初始进水COD和氨氮质量浓度分别为2 000 mg·L−1 和100 mg·L−1。根据自养氨氧化过程,每氧化1 g氨氮需要消耗7.14 g碱度(以碳酸钙计),在进水中投加NaHCO3补充至所需碱度。保持C/N比为20,逐步提高进水氨氮质量浓度(每5个周期提升100 mg·L−1)来驯化HN-AD菌群。验证HN-AD系统,当系统启动成功后不再额外补充碱度。第Ⅱ阶段:HN-AD系统的进水氨氮质量浓度进一步提升到300 mg·L−1,待系统运行稳定后,每5个周期提升100 mg·L−1,逐步将进水氨氮提升至600 mg·L−1。第Ⅲ阶段:保持进水氨氮质量浓度为600 mg·L−1,探究不同C/N比(15、20、25)对HN-AD系统脱氮效率的影响,优化出最佳运行条件。

    从反应器中取出50 mL活性污泥,移至250 mL锥形瓶,随后加入50 mL模拟配水进行实验。设置模拟配水中C/N=20,采用混合碳源(乙酸钠、丁二酸钠和柠檬酸钠的COD比=1:1:1)。模拟配水中进水氨氮质量浓度为100 mg·L−1。在实验组中添加自养硝化抑制剂3,4-二甲基吡唑磷酸盐(C5H8N2·H3O4P,DMPP),于25 ℃、160 r·min−1振荡培养36 h,每间隔一段时间取水样测试氨氮、硝态氮、亚硝态氮的质量浓度。

    相比于糖类等大分子物质,乙酸钠、柠檬酸钠和丁二酸钠等小分子更容易被HN-AD菌所利用,能够直接参与三羧酸循环代谢过程。考虑到畜禽养殖废水厌氧消化液中常含有小分子挥发性脂肪酸的特点,因此,本研究选用乙酸钠、柠檬酸钠和丁二酸钠作为实验所用碳源,以研究碳源种类的影响。

    从反应器中取出50 mL活性污泥,移至250 mL锥形瓶,随后加入50 mL模拟配水(含氨氮200 mg·L−1)进行实验。在模拟配水中,分别采用乙酸钠、丁二酸钠、柠檬酸钠及3种有机物作为混合碳源,以确保锥形瓶内在进水后的初始COD和氨氮质量浓度分别为2 000 mg·L−1和100 mg·L−1,于25 ℃、160 r·min−1振荡培养36 h,每间隔一段时间取水样测试氨氮、硝态氮、亚硝态氮的质量浓度。

    HN-AD系统启动成功并稳定运行后,在初始有机物和氨氮质量浓度分别为3 000 mg·L−1和150 mg·L−1的单个周期,实时监测COD值、氮质量浓度变化。采用修正的Gompertz模型[9](式(1))对底物去除过程进行拟合,解析底物质量浓度与反应时间的关系。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1)

    式中:St时刻底物质量浓度,mg·L−1S0为初始底物质量浓度,mg·L−1Rm为最大去除速率,mg·(L·h)−1t0为迟滞时间,h。

    1)常规水质分析方法。COD值和各种氮化合物的质量浓度用标准方法测定。用纳氏分光光度法在425 nm处测定氨氮,用比色法在540 nm处测定亚硝态氮,用紫外分光光度法在220 nm和275 nm处测量硝态氮。用手持便携式分析仪测量pH和溶解氧(德国WTW Multi 3320)。铵(NH4+-N)由于水解反应会转化为分子态氨,也称为游离氨(free ammonia, FA),FA质量浓度由NH4+-N、pH和温度确定,根据式(2)[10]进行计算。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (2)

    式中:ρFA为游离氨质量浓度,mg·L−1CNH+4-N为氨氮质量浓度,mg·L−1;pH为溶液的酸碱度;T为温度, ℃。

    2)微生物群落结构测定。从反应器中取一定量的活性污泥,根据E.Z.N.A.® soil DNA kit(Omega Bio-tek, Norcross,美国)说明书进行微生物群落总DNA抽提,用NanoDrop2000(赛默飞世尔科技,美国)测定DNA的浓度和纯度。使用引物338F(5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3’)和806R(5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’)对16S rRNA基因V3~V4可变区进行PCR扩增,并用琼脂糖凝胶电泳检测PCR结果。使用Illumina MiSeq平台(美吉生物医药科技有限公司,上海)对纯化的聚合酶链反应产物进行测序。

    在C/N比为20的条件下,通过进水氨氮质量浓度的梯度提升来驯化活性污泥,增加HN-AD菌的相对丰度,进而构建HN-AD脱氮系统,结果如图1所示。结果表明,系统启动初始,进水氨氮质量浓度为100 mg·L−1,逐步提升进水氨氮质量浓度,在1~10周期(进水氨氮≤200 mg·L−1),氨氮去除率(>95%)较高,出水中亚硝态氮质量浓度(<0.1 mg·L−1)较低,但积累了一定质量浓度的硝态氮(>20 mg·L−1),推测系统中发生了以自养硝化为主的硝化过程,此时总氮去除率只有约38%。由图2(a)可见,在系统启动初期(第7周期)的反应过程可以看出,随着氨氧化的进行,亚硝态氮质量浓度先升高后降低,硝态氮质量浓度逐步升高并出现积累。在该周期的反应过程中,游离氨质量浓度在6 h时升至20 mg·L−1,高于抑制亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)的FA阈值(0.1~5.0 mg·L−1),亚硝态氮出现积累且质量浓度到达峰值(9 mg·L−1),但随着反应的进行,FA质量浓度迅速降低至5 mg·L−1以下,亚硝态氮积累消失且硝态氮质量浓度不断上升。

    图 1  HN-AD系统启动过程的脱氮效果
    Figure 1.  The efficiency of nitrogen removal at the start-up of the HN-AD process
    图 2  HN-AD系统成功启动前后的单周期过程特征
    Figure 2.  Characteristics of a single-cycle before and after the successful start-up of the HN-AD system

    图1可见,在第11周期,将进水氨氮质量浓度提升至300 mg·L−1,对应进水FA达到76.8 mg·L−1,已高于大多数研究报道的自养氨氧化菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)和NOB的抑制阈值。虽然该周期氨氮去除率降低至76%,但出水中不再有硝态氮累积(<2 mg·L−1),总氮去除率达到67.8%,从这一周期开始,系统不再额外补充碱度。当FA质量浓度为20~40 mg·L−1时,自养AOB的氨氧化性能会受到严重影响[11],而HN-AD菌属,如Acinetobacter YB、Bacillus WXZ-8和Zobellella DN-7等,在较高质量浓度FA时(>100 mg·L−1)仍能正常发挥氨氧化功能[12-13]。由此可知,异养硝化菌对FA的耐受能力远高于自养硝化菌,推断此时系统中较高质量浓度的FA抑制了自养AOB,硝化作用主要由HN-AD菌贡献。随着反应器运行,HN-AD系统脱氮性能不断提升。由图2(b)可见,第15周期的氨氮去除率和总氮去除率分别提升至92%和83%,有机物和氨氮实现了同步降解,并且未出现硝态氮和亚硝态氮的积累。在该周期FA质量浓度始终维持在40 mg·L−1以上,且在6 h时达到70.5 mg·L−1,从而较稳定地实现对自养AOB和NOB的抑制,有利于HN-AD菌的富集。当第16周期进水氨氮质量浓度进一步提升至400 mg·L−1,氨氮去除率和总氮去除率依然保持在91%和85%,至此认为HN-AD系统启动成功。

    通过投加抑制剂DMPP抑制自养硝化,根据氨氮转化性能验证了系统中发生的主要硝化反应类型。由图3(a)可知,驯化前,投加DMPP实验组氨氮质量浓度基本没有下降,而空白组则正常进行氨氧化过程,这表明抑制剂显著抑制了氨氮的转化。由图3(b)可知,驯化后,投加DMPP实验组与空白组的氨氮质量浓度呈现相似下降趋势,表明氨氧化过程并未受到抑制。综上所述,系统启动成功后,体系中硝化反应的主要类型是异养硝化。

    图 3  硝化抑制剂对异养硝化脱氮系统的影响
    Figure 3.  Effect of nitrification inhibitors on the heterotrophic nitrification and denitrification system

    选择合适的碳源有利于实现最佳的菌体生长和脱氮性能,可以提高反应效率并缩短反应时间。本研究选用乙酸钠、柠檬酸钠和丁二酸钠作为实验所用碳源,在混菌系统中研究了有机碳源种类的影响。从图4可以看出,用乙酸钠、柠檬酸钠、丁二酸钠作唯一碳源时,48 h的氨氮去除率分别达到了79.5%、83.3%和87.9%;而将上述3种碳源混合使用时,48 h的氨氮去除率达到了96.1%。不同种类碳源的分子构成和氧化还原电位存在差异,因此,HN-AD菌对他们的利用程度各不相同[13]。有研究表明,以丁二酸钠为碳源时,Thauera sp. SND5菌株对氮的去除效果较好[6];利用柠檬酸钠为碳源时,Alcaligenes faecalis C16菌株的脱氮效率最高[14];而对于Paracoccus pantotrophus菌株,乙酸钠是发挥最佳脱氮性能的碳源[15]。因此,在本研究的HN-AD系统中,不同的单一碳源会表现出脱氮性能的差异,而混合碳源可以更好地满足混菌体系中不同种HN-AD菌属的需求,从而使系统具有更好的脱氮性能。由于畜禽养殖废水中存在大量乙酸等小分子有机酸,所以当用HN-AD系统处理该类废水时,有望能够保证较高的脱氮效率。

    图 4  不同有机碳源下的氨氮去除效果
    Figure 4.  Removal efficiency of ammonium with different organic carbon sources

    在HN-AD系统采用混合碳源的基础上,进一步研究了系统进水C/N比的影响。结果表明,C/N比对HN-AD菌的脱氮效率有显著影响。

    图5(a)所示,当C/N比为15时,系统的氨氮去除率为80.3%,同时出水中几乎没有硝态氮或亚硝态氮积累;将C/N比提升为20后,HN-AD系统脱氮效率明显上升,随着系统运行,HN-AD系统运行稳定,氨氮去除率提高到了95%;将C/N比提高到25后,脱氮性能有所下降,氨氮去除率降低为90%。总氮的去除率也随着C/N比的优化而发生变化,在C/N比为20时,总氮去除率达到了89.6%,之后继续提升C/N比并不能显著提升总氮去除率。不同HN-AD菌的最优C/N比不同,Aliidiomarina在C/N比为9时,氨氮去除率达到93.7%[16]Thauera sp.TN9在C/N比为22时氮去除效率最高,达到99.2%[17]Paracoccus versutus LYM在C/N比为20时,氮去除率达到97.09%[18]。一方面,C/N比过低会导致碳源不足,使得细胞生长受限以及缺乏电子供体,进而导致脱氮效率下降;另一方面,C/N比过高可在一定程度上抑制脱氮效果[19]。因此,合适的C/N比对于HN-AD系统的低耗高效运行至关重要,后续可将C/N比设为20~25进一步优化,以确定HN-AD系统的最佳C/N比。

    图 5  不同C/N比对模拟废水中NH4+-N、TN、COD的去除效果
    Figure 5.  Removal efficiencies of NH4+-N, TN and COD from the simulated wastewater at different C/N ratios

    图5(b)所示,随着进水C/N比的提高,系统出水的COD值不断增加,由于出水中没有检测到进水所用碳源,因此推测出水中的COD来源于微生物的细胞分泌物。对出水进行三维荧光测试,结果显示较明显的荧光峰(Ex/Em=260~300 nm/300~370 nm)为色氨酸荧光蛋白峰,同时,另一个较明显的荧光峰(Ex/Em=330~370 nm/400~475 nm)为类腐殖酸的峰,表明蛋白质和腐殖酸是出水中有机物的组成部分。这可能是由于高C、N质量浓度环境刺激了微生物产生大量细胞代谢产物,形成高浓度的胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS),EPS主要由多糖和蛋白质组成,可分为溶解态和结合态2种形态,其中大部分溶解态EPS可以随出水排出系统[20]。WANG等[21]研究表明,在微生物处于极端的生存环境时,EPS中色氨酸和芳香类蛋白荧光强度会显著增强。

    本研究进一步对出水中的蛋白质和多糖进行了测定,结果如图6(b)所示,发现其含量随着C/N比提高而不断增加,换算成COD当量后发现,蛋白质和多糖分别占出水总COD的60%~70%。当对高碳质量浓度有机废水进行脱氮处理时,HN-AD菌的繁殖速度远远快于自养硝化菌,但其生长过程产生的大量溶解态EPS很可能导致出水有机物超标,后续可以通过增加膜组件构成膜-生物反应器对这些大分子物质截留,从而保证出水水质达到排放标准。

    图 6  反应器出水三维荧光图及不同C/N比出水蛋白质和多糖质量浓度
    Figure 6.  Three-dimensional fluorescence pattern of reactor effluent and protein and polysaccharide concentrations of effluent at different C/N ratios

    HN-AD系统具有同步除碳脱氮的特性,通过修正的Gompertz模型[9]来进一步解析底物去除过程。针对典型周期,分别对COD和氨氮质量浓度随时间的变化进行动力学拟合,结果如图7所示。COD的最大去除速率为174.1 mg·(L·h)−1(R2=0.992),氨氮的最大去除速率为8.66 mg·(L·h)−1 (R2=0.999)。已有研究[22]表明,大部分HN-AD纯菌的氨氮去除速率为3~8 mg·(L·h)−1,而本研究所构建HN-AD系统显示出比纯菌体系更高的氨氮去除速率。此外,对典型周期各时间点的COD和氨氮质量浓度进行相关性拟合。如图7(c)所示,反应过程中两者呈现出较好的相关性(R2=0.997),从而间接证明了HN-AD过程氨氮转化需要碳源,有助于实现碳氮协同降解。上述拟合结果有助于深入了解系统性能,并优化HN-AD系统在实际应用时的设计和运行参数,以实现高质量浓度含氮有机废水处理过程高效稳定的除碳脱氮。

    图 7  异养硝化系统COD和氨氮去除的动力学拟合曲线
    Figure 7.  Kinetic fitting curves of the removal of COD and ammonium in the heterotrophic nitrification and denitrification system

    在属水平上的污泥物种组成分析结果如图8所示,HN-AD系统中的优势菌为Thauera(69.7%),而自养硝化菌的丰度较低(<1%)。已有研究[6,17]表明,Thauera细菌可以参与氮循环过程,具有异养硝化-好氧反硝化功能,通常存在于极端环境中,对高COD和高氨氮环境具有较强的适应能力,Thauera细菌具有降解有机物的能力,特别是一些具有环境污染潜力的有机污染物,如芳香烃类化合物和氯化有机化合物,其代谢能力可以用于生物修复和废水处理等环境应用。相对丰度第2高的Propioniciclava(8.3%),该菌属是一种潜在聚磷菌,能够在厌氧阶段完成聚磷代谢[23]。属水平微生物群落分析结果表明,在驯化过程中,Thauera相对丰度显著增加,成为主导性的菌种。以上结果对于深入了解HN-AD系统的微生物群落动态和功能特性具有重要意义。

    图 8  HN-AD系统在0、90和180 d细菌属水平的相对丰度
    Figure 8.  Relative abundances of microbes in the HN-AD system at genus levels on the 0, 90 and 180 d

    1)通过逐渐提升进水COD和氨氮质量浓度的方法可以快速实现HN-AD污泥的驯化,并通过单个周期的COD和氨氮质量浓度监测证实了HN-AD功能的启动。

    2)有机碳源对系统的脱氮效果有重要影响,柠檬酸钠、乙酸钠和丁二酸钠的混合碳源更有利于异养硝化脱氮,当C/N比为20时,HN-AD系统的脱氮效率最高。采用Gompertz动力学模型分别拟合了氨氮和COD底物的去除过程,模型相关系数R2均在0.9以上,证实了氨氮去除和有机物去除的相关性。

    3)在优化条件下,HN-AD系统实现了95%的氨氮去除率、89.6%的总氮去除效率和92%的COD去除率,这表明该工艺可同步实现高效脱氮和有机物的去除。高通量分析结果表明,Thauera相对丰度显著增加,并成为了HN-AD系统中的优势菌种。

  • 图 1  电除尘器基本结构

    Figure 1.  Basic structure of ESP

    图 2  电除尘器几何模型

    Figure 2.  Geometrical model of ESP

    图 3  烟尘颗粒的初始粒径分布

    Figure 3.  Initial size distribution of dust particle

    图 4  电除尘器进口截面的速度分布云图

    Figure 4.  Cloud diagram of velocity distribution at the inlet section of ESP

    图 5  电除尘器进、出口烟道截面的速度分布云图

    Figure 5.  Cloud diagram of velocity distribution at inlet and outlet flue sections of ESP

    图 6  有/无导流板时电除尘器进口烟道烟气流量及偏差

    Figure 6.  Flow rate and deviation of inlet flue gas of ESP with/without guide plate

    图 7  有/无导流板时各段阻力及降幅

    Figure 7.  Resistance and decrease of each section with/without guide plate

    图 8  电除尘器两室第1电场进口截面的气流分布

    Figure 8.  Airflow distribution at the first electric field inlet section in two chambers of ESP

    图 9  颗粒相质量流量及偏差

    Figure 9.  Particle mass flow rate and deviation

    图 10  颗粒相各级粒径段分布偏差

    Figure 10.  Particle size distribution deviation ofeach particle phase

    图 11  各截面电势分布

    Figure 11.  Potential distribution of each section

    图 12  颗粒运动轨迹

    Figure 12.  Particle trajectory

    图 13  除尘效率

    Figure 13.  Dust removal efficiency

    图 14  烧结烟尘主要成分

    Figure 14.  Main compositions of sintered dust

    图 15  ELPI的主机及结构示意图

    Figure 15.  ELPI main engine and schematic diagram

    图 16  模拟值与实测值对比

    Figure 16.  Comparison between simulated value and measured value

    图 17  粒径分布及分级除尘效率实测结果

    Figure 17.  Measured results of particle size distribution and fractional dust removal efficiency

    表 1  控制方程

    Table 1.  Governing equation

    输运方程变量φ扩散系数Γ源项S
    连续方程100
    动量方程uiμp+¯¯τ
    湍动能方程kμ+μσkGk+GbρεYm
    耗散率方程εμ+μσkρC1SερC2ε2/(k+vε)+C1εC2εCbε/k
    电磁感应方程E1σμcfti=x,y,z(Eiuxi+UiEσixi)
    输运方程变量φ扩散系数Γ源项S
    连续方程100
    动量方程uiμp+¯¯τ
    湍动能方程kμ+μσkGk+GbρεYm
    耗散率方程εμ+μσkρC1SερC2ε2/(k+vε)+C1εC2εCbε/k
    电磁感应方程E1σμcfti=x,y,z(Eiuxi+UiEσixi)
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    表 2  边界条件

    Table 2.  Boundary conditions

    边界边界条件参数或特性
    模型进口速度入口11 m·s−1
    模型进口颗粒相浓度3 g·m−3
    多孔板多孔介质模型经验参数
    壁面壁面(Wall)弹射碰撞
    模型出口自由出口
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-06-03
  • 录用日期:  2019-07-01
  • 刊出日期:  2019-10-01
张作状. 烧结机头电除尘器的数值模拟及现场实测验证[J]. 环境工程学报, 2019, 13(10): 2502-2510. doi: 10.12030/j.cjee.201906010
引用本文: 张作状. 烧结机头电除尘器的数值模拟及现场实测验证[J]. 环境工程学报, 2019, 13(10): 2502-2510. doi: 10.12030/j.cjee.201906010
ZHANG Zuozhuang. Numerical simulation and field measurement verification of sintering head electrostatic precipitator[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(10): 2502-2510. doi: 10.12030/j.cjee.201906010
Citation: ZHANG Zuozhuang. Numerical simulation and field measurement verification of sintering head electrostatic precipitator[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(10): 2502-2510. doi: 10.12030/j.cjee.201906010

烧结机头电除尘器的数值模拟及现场实测验证

    通讯作者: 张作状, E-mail: 702015460@qq.com
    作者简介: 张作状(1981—),男,硕士,讲师。研究方向:冶金行业烟气污染物防控技术。E-mail:702015460@qq.com
  • 日照职业技术学院机电工程学院,日照 276826
基金项目:
国家重点研发计划(2017YFC0210302);山东省科技发展计划资助项目(2013GGX10404)

摘要: 为提高某600 m2烧结机头电除尘器的实际工程应用效果,使用商业CFD软件进行数值模拟,分别采用k-ε模型、电磁流体模型(MHD)和离散相模型(DPM)模拟流场、电场和颗粒运动轨迹。结果表明:经气流分布优化后,计算得到电除尘器进口烟气量分配偏差为±1.5%、颗粒相质量流量偏差为±0.7%,电除尘器本体两侧阻力分别为127.1 Pa和123.7 Pa,电场截面气流分布均匀性相对均方根差分别为0.129和0.133,均优于标准JB/T 7671-2017要求;得到电场内电势分布及颗粒运动规律,电除尘效率与供电电压、颗粒粒径具有相关性。经现场实测验证,各参数的实测值与模拟值一致性较好,实测电除尘器出口烟尘浓度为25.8 mg·m−3,除尘效率达99.20%,优于设计值;烟尘颗粒在0.03~10 μm的分级除尘效率为80.35%~98.69%。0.1~1 μm的颗粒段存在穿透窗口,其分级除尘效率仅为80.35%~91.81%。本研究结果可为烧结烟气的烟尘超低排放提供参考。

English Abstract

  • 燃煤电厂已全面实施烟气的超低排放,且取得了显著的环保效益[1]。钢铁行业执行2012年环境保护部颁布的《钢铁烧结、球团工业大气污染物排放标准》(GB 28662-2012)。2013年2月27日,环境保护部印发《关于执行大气污染物特别排放限值的公告》,规定烧结机球团焙烧设备、烧结机机尾带式焙烧机机尾其他生产设备的烟尘特别排放限值分别为40、20 mg·m−3。2017年6月,环境保护部发布的GB 28662-2012修改单(征求意见稿)中提出,根据重点地区环境空气质量管理需求,应进一步深化钢铁烧结、球团工业烟气治理,加严特别排放限值要求[2],将烟尘特别排放限值再提升至20 mg·m−3。目前,部分地区的工业锅炉、钢铁、水泥等行业也陆续效仿燃煤电厂,实施烟气超低排放政策,即规定烟尘限值为10 mg·m−3。目前,烧结机头除尘部分均安装电除尘器,机尾除尘部分也基本安装除尘设备,早期大多数以电除尘器为主,现逐步改为袋式除尘器[3-6]

    随着对电除尘性能要求的提高,气流分布对电除尘器的重要程度越来越显著,尤其是在有限增容的前提下,充分利用气流分布技术进行提效,已成为实现烧结烟气超低排放改造的关键之一。宋孝红等[7]用计算流体力学商用软件CFX模拟了某190 m2烧结机“电改袋”流场分布;孟思明[8]研究了烧结粉尘特性,并采用CFD方法对实验用电除尘器的流场特性进行了计算分析,设计了合理的气流分布方案;王锦[9]针对某265 m2烧结机烟气除尘器,利用ICEM-CFD软件进行了网格划分,采用FLUENT进行了模拟计算,研究了“电改袋”流场分布特性;常玉锋[10]采用数值模拟方法研究了横向双极静电除尘器极配参数对伏安特性和流场分布的影响规律,并成功应用于烧结机头烟尘净化系统的提效改造,但数值模拟结果未进行现场实测验证;王宏波[11]采用FLUENT软件,对上海某烧结机头电除尘器流场进行了模拟分析,为工程设计提供参考,但未涉及颗粒相的分配情况及电场计算。本研究基于商业CFD软件,对某600 m2烧结机头电除尘器流场及烟尘分配情况进行模拟计算,基于电场及颗粒相分析模拟计算了电除尘器的除尘效率,为电除尘器的设计提供参考,并在后续的性能测试中得到了有效验证。

  • 600 m2烧结机头电除尘器基本结构如图1所示,为2室4电场电除尘器,处理烟气量约3.6×106 m3·h−1,电除尘器内设计烟气流速为0.8 m·s−1,有效比集尘面积约110 m2·(m3·s)−1,同极间距为450 mm,阳极板为480C型,前3个电场阴极线为RS芒刺线,第4电场采用螺旋线,振打方式为侧部振打,电源规格为0.2 A/72 kV,入口烟尘浓度为3 g·m−3,入口烟气温度为120 ℃,设计出口烟尘浓度≤30 mg·m−3

  • 参照图1所示的电除尘器实际尺寸,采用Solidworks软件进行实体建模,如图2所示。进出口总烟道为圆形烟道,分烟道为方形烟道,并在烟道弯头内布置导流板(厚度为10 mm的Q345防磨钢板),电除尘器进口封头内布置3层气流分布板,开孔率分别为40%、35%和35%,且在第2层、第3层多孔板后布置合适的导流叶片,出口封头内布置槽形板作为烟气阻流装置。

    为了提高计算精度,同时兼顾网格数量,采用非结构性网格和结构性网格进行综合处理。圆形烟道采用非结构性网格进行划分,电除尘器本体全部采用结构性网格进行划分,网格数量总计约为800×104个。

  • 商业CFD软件内自带了一些基于基本假设的经典计算模型,如假设流体为定常(软件中的一种计算方式,即不随时间变化,算的是一个平均值)运动的不可压缩流体,且在整个流动过程中不发生温度变化,机头电除尘器前烟道进口处烟气流速为恒定值,且截面上分布均匀,烟尘颗粒假设为实心球体。连续相流场计算采用k-ε模型,静电场计算采用电磁流体模型(MHD),颗粒相计算采用离散相模型(DPM)。连续方程、动量方程、湍动能k方程、耗散率ε方程及电磁感应方程的计算[12-13]如式(1)和表1所示,颗粒相运动轨迹方程[14-15]如式(2)所示。

    式中:Fs为Saffman力;Fd为连续相的黏性阻力;Fg为颗粒自身重力。

    模型计算的主要边界条件如表2所示,现场采用滤筒采集飞灰样品,并用激光粒度分析仪(LT3600 Plus)对样品进行分析,得到烟尘颗粒的粒径初始分布如图3所示。

  • 1) 烟气流量及偏差。电除尘器各室进口的烟气流量是否均匀直接影响各室的除尘效率及除尘器的稳定运行。一旦流量分配不均,高流速通道的除尘效率将大打折扣,极容易造成电除尘器排放超标,且前端的部件磨损加剧;低流速通道的前端烟道如存在弯头等回流区,则会增加积灰风险,影响设备的安全稳定运行。

    电除尘器进、出口烟道内导流板布置前、后,电除尘器进口截面的速度分布云图计算结果如图4所示,电除尘器进、出口烟道截面的速度分布云图计算结果如图5所示。在未布置导流板之前,电除尘器两侧烟道的进口截面的速度分布很不均匀,在烟道内侧流速高,烟道外侧流速低,这不但会影响电除尘器的收尘性能,还会加剧烟道的局部磨损、积灰风险,布置导流板后,该现象得到明显改善。

    定量计算各截面的流量分布及其偏差,如图6所示。无导流板时,电除尘器两侧烟道的进口烟气流量分别为194.5 m3·s−1和238.6 m3·s−1,各烟道的烟气流量偏差分别为−10.2%和+10.2%,不能满足JB/T 7671-2017规定的±5%的标准要求;有导流板时,电除尘器两侧烟道的进口烟气流量分别为219.8 m3·s−1和213.4 m3·s−1,各烟道的烟气流量偏差分别为+1.5%和−1.5%,流量偏差得到显著改善。

    2) 阻力。设备阻力是电除尘器的重要性能参数,影响风机电耗及电除尘器的运行费用。布置导流板后,电除尘器进口烟道的烟气流量偏差得到了有效控制,进口烟道段、电除尘器本体、出口烟道段的阻力也得到了有效控制,导流板布置前后各段的阻力计算结果及阻力降幅如图7所示。导流板布置前,A1侧进口烟道段、电除尘器本体、出口烟道段的阻力分别为167.8、165.4、125.3 Pa,布置导流板后,阻力明显减低,分别为78.5、127.1、50.2 Pa,阻力降幅分别为53.2%、23.2%、59.9%;导流板布置前,A2侧进口烟道段、电除尘器本体、出口烟道段的阻力分别为165.3、167.7、125.5 Pa,布置导流板后,阻力分别降为81.5、123.7、50.7 Pa,阻力降幅分别为50.7%、26.2%、59.6%。

  • 第1电场进口截面的气流分布均匀,有利于充分发挥整个电场断面的收尘作用。电除尘器进口封头内布置开孔率分别为40%、35%、35%的3层气流分布板,且在第2层、第3层多孔板后布置合适的导流叶片,经计算,2室第1电场进口截面的气流分布情况如图8所示,电场截面气流分布均匀性相对均方根差(σr)分别为0.129、0.133,符合JB/T 7671-2017规定的小于0.25的标准要求。

  • JB/T 7671-2017中未对颗粒相参数给出规定,但实际上,颗粒相的相关参数是电除尘器性能的最直接影响因素,烟气量及烟气流速的均匀性对电除尘器性能的影响也是通过颗粒相的参数来发挥作用的。有/无导流板时电除尘器进口烟道颗粒相质量流量及偏差如图9所示。在未布置导流板之前,电除尘器两侧烟道的进口颗粒相质量流量分别为2.83 kg·s−1和3.17 kg·s−1,经换算,流量偏差分别为−5.7%和+5.7%,颗粒相的偏差较连续相要小一些;布置导流板后,颗粒相的质量流量的偏差得到显著改善,颗粒相质量流量分别为3.02 kg·s−1和2.98 kg·s−1,经换算,其流量偏差分别改善了0.7%和−0.7%。

    烟尘颗粒在运动过程中主要受连续相拽力及自身重力作用,但运动方向发生偏转时,颗粒相因受自身运动惯性影响,其偏移会较连续相滞后,且不同粒径的烟尘颗粒惯性不同,因此,其分布特征也不尽相同。有/无导流板时电除尘器进口烟道内颗粒相各级粒径段分布偏差计算结果如图10所示。烟道内导流板布置之前,颗粒相各个粒径段均有较大偏差,偏差为±5.1%~±11.5%,布置导流板后,颗粒相分配不均的偏差幅度得到明显的改善,偏差降至±0.2%~±4.9%。

  • 1) 电场分布。电除尘器通过电场力进行收尘,放电极与收尘极间形成电晕电场,烟尘颗粒在电场中荷电,然后再在电场力作用下被收集到阳极板,因此,电除尘器的电场分布是影响电除尘器性能的主要因素。为简化计算,选电除尘器局部区域为研究对象,仅计算3根圆杆线放电时的电场分布特性。供电电压50 kV,采用电磁流体模型(MHD)[16-17]进行计算,经计算,电场内电势分布规律如图11所示,各个截面的电势分布都是不均匀的,在电极周围最低,越靠近阳极板,电势越接近零,且电极间有互相干涉的区域。

    2) 颗粒运动轨迹。通过将颗粒的离散相模型(DPM)与电磁流体模型(MHD)进行耦合,可以计算分析荷电颗粒在电场中的运动规律。进一步简化计算步骤,在二维模型中分别计算1、2.5、10、30 μm单分散粒径颗粒在电场内的运动轨迹,忽略颗粒间库仑力作用,入口流速为1 m·s−1,计算结果如图12所示。在电场内电场力的作用下,荷电颗粒向阳极板方向偏转,且粒径越大,偏转的幅度也越明显,大粒径颗粒(30 μm)在第1根阴极线处就发生了较大幅度的偏转,而小粒径颗粒(1 μm)更容易发生逃逸。

    3) 除尘效率。除尘效率与颗粒的运动轨迹直接相关,颗粒运动到收尘极,表明颗粒被有效捕集。为进一步分析除尘效率,采用上述二维模型进行计算,颗粒相粒径分布按图3所示进行设置,荷电颗粒碰到阳极板即认为是被捕集,不考虑二次扬尘的影响。分别在供电电压为5、15、50和72 kV时,计算模型的除尘效率,计算结果如图13所示。除尘效率与电场供电电压具有相关性,与颗粒粒径也具有相关性,该规律与龙正伟等[18]的研究计算结果相符。

  • 在该项目实施后,2019年3月,对该烧结机组开展了现场实测验证。调整电除尘器入口烟气参数在设计工况条件下,经性能测试,气流分布参数、本体阻力、除尘效率、出口烟尘浓度等性能参数均达到设计要求。采用JCY-80E(S)型自动烟尘烟气测试仪(配套滤筒采样枪)测定电除尘器进口烟气流量及电除尘器进出口烟尘浓度值,测试方法符合《电除尘器性能测试方法》(GB/T 13931-2017)的相关规定。采用便携式风速仪测定电除尘器第1电场入口截面处各采样点的风速,测试方法符合JB/T 7671-2017的相关规定。粉尘的化学成分对电除尘器性能影响较大,采用赛默飞ICAP 7200电感耦合等离子体原子发射光谱仪,对电除尘器前收集的飞灰样品进行成分分析,分析结果如图14所示。飞灰中氧化铁含量较高。氧化铁属于磁性物质,相关研究表明,外加电压可使烟尘颗粒带电,产生磁性,吸引周围带电磁粒,产生所谓“导电通径”,降低比电阻,有利于电除尘器收尘[19-20]。另外,飞灰中钠含量高,也有利于降低比电阻;钙、镁含量高,则会引起比电阻升高。经BDL型工况飞灰在线工况比电阻测试仪测试,其飞灰工况比电阻为1.92×1011 Ω·cm,属于中比电阻粉尘,适合电除尘器脱除。

    电除尘器进、出口烟尘颗粒的空气动力学粒径分布采用静电低压撞击器(ELPI)进行测定,该仪器可实时获得数据读数。烟尘进入该仪器前,先经过一级旋风切割器,将10 μm以上的颗粒拦截下来;10 μm及以下的颗粒进入该仪器,并先经过荷电器将烟尘颗粒荷电,然后通过12级的撞击器将烟尘颗粒在粒径为0.03~10 μm进行分级,荷电颗粒撞击每级撞击器的铝膜产生的微电流,通过布置在各级撞击器上电流探针获取该电流信号,从而间接换算烟尘颗粒的数量及质量浓度[21-22],ELPI的主机及结构示意图如图15所示。

    经换算,各参数的实测值与模拟值对比结果如图16所示。可以看出,模拟值与实测值一致性较好,均满足相关标准及工程要求,有效验证了前文所述的数值模拟方法的准确性、可靠性。经测定,电除尘器进、出口烟尘浓度分别为3 209.5 mg·m−3和25.8 mg·m−3,除尘效率达99.20%,优于设计值。电除尘器进、出口粒径分布及分级除尘效率的实测结果如图17所示,颗粒粒径为0.03~10 μm,分级除尘效率为80.35%~98.69%。其中0.1~1 μm粒径段的分级除尘效率为80.35%~91.81%,除尘效率较低。这是因为该粒径段的颗粒电场荷电、扩散荷电的电迁移速率均较低,因此,难以有效荷电,造成电除尘器对该粒径段颗粒的除尘效果不佳,该粒径段也被称为烟尘颗粒的穿透窗口[23-24]

  • 1)布置合适的烟道导流布置后,电除尘器进口烟气流量偏差得到了有效改善,流量偏差均不超过±5%,各段的阻力也得到了有效控制。

    2)布置合适的烟道导流布置及进口封头气流均布板之后,电除尘器第1电场截面气流均匀性均得到了改善,烟气流速的相对均方根差值均小于0.25。

    3)布置合适的烟道导流板后,电除尘器进口颗粒相总质量流量偏差及粒径分布均匀性均得到明显改善。

    4)电除尘器的除尘效率与供电电压、颗粒粒径具有相关性。

    5)现场实测值与模拟值较吻合,且实测值电除尘器出口烟尘浓度为25.8 mg·m−3,除尘效率达99.20%,优于设计值;粒径为0.03~10 μm的颗粒物分级除尘效率为80.35%~98.69%,其中,0.1~1 μm的颗粒段存在穿透窗口,其分级除尘效率为80.35%~91.81%。

参考文献 (24)

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